西安建筑科技大学苏俊峰团队WR：含铁-腐殖质生物固定化材料对贫营养水体的生物修复——性能和可能的机制

图片摘要

成果简介

近日，西安建筑科技大学环境与市政工程学院苏俊峰教授团队在环境领域著名学术期刊Water Research上发表了题为“Bioremediation of oligotrophic waters by iron-humus-containing bio-immobilized materials: Performance and possible mechanisms”的研究论文。文中以铁-腐殖质混合材料（Fe-HA和Fe-FA）和聚乙烯醇/海藻酸钠（PVA/SA）制备水凝胶生物固定化载体Fe-HA@PVA/SA（FHB）和Fe-FA@PVA/SA（FFB），以菌株Zoogloea sp. ZP7为目标菌株，构建了水体修复系统。探究了该水体修复系统对模拟废水以及不同污染负荷的实际受污染地表水的修复能力，对系统的污染物去除机制和微生物群落变化进行了分析。这项工作为实际贫营养水体的原位生物修复提供了一种新的思路。

地表水作为生命中最易获取、最可靠的水源，与人类的生存息息相关。随着城市化和工业化的发展，排放的各类污染物（如氮、磷、重金属等）在水环境沉积物中积累，释放缓慢，导致水污染特征复杂。生物修复是一种利用微生物处理污染介质的低成本可持续技术。然而，由于实际水体中存在丰富的原生微生物群落，将分离出来的细菌直接接种到实际水体中无法保持原有的活性，而采用微生物固定化技术可以在保证生物量和生物活性的情况下达到更好的效果。但地表水中的营养物质浓度较低，限制了反硝化细菌的性能。铁已被证明通过调节细菌的代谢活动并作为电子供体来促进生物反硝化过程。腐殖酸（HA）和富里酸（FA）等腐殖质（HS）则具有促进电子传递，增强Fe³⁺还原的作用，将铁与腐殖质螯合制备不溶性配合物还能够避免腐殖质易溶于水和损失的缺点。此外，Fe-HS配合物还能够捕获金属离子和含氧阴离子。因此，本研究首先探究了HS对于贫营养亚铁氧化耦合反硝化细菌Zoogloea sp. ZP7反硝化性能的促进作用。随后制备了生物固定化载体FHB和FFB并构建水体修复系统，探究其修复合成废水（阶段I）和受污染地表水（阶段II）的性能，并探索了高污染负荷下系统的生物修复效果及抑制沉积物释放的能力（阶段III）。

图文导读

HS对菌株Zoogloea sp. ZP7反硝化性能的促进能力

图1. C/N比为1.0 (a)和1.5 (b)时，添加不同浓度的HA或FA后Zoogloea sp. ZP的硝酸盐去除效率。菌株ZP7在不同条件下12 h内硝酸盐和亚硝酸盐浓度的变化(c)。菌株ZP7在不同条件下的荧光区域积分结果(d-i)。

当C/N比为1.0和1.5时，菌株ZP7在12 h的NRE分别为49.3%和66.0%。随着HA和FA浓度的增加，菌株ZP7的NRE也随之增加（图1a和b）。在HA为10 mg L^-1时，NRE分别增加至60.3和88.4%。当FA为20 mg L^-1时，NRE分别增加至59.3和87.3%。这说明HA和FA的加入增强了反硝化过程中电子的传递能力。尽管HA和FA能够促进硝酸盐的转化，但C/N比为1.0时，在12 h依然会有亚硝酸盐残留（图1c）。荧光区域积分结果显示HA和FA的添加使各区的荧光强度增加。区域I，II和IV代表的物质都与微生物的代谢活性相关，其荧光强度的增加说明HA和FA能够增强菌株ZP7的代谢活性。

水体修复系统的运行情况

图2. R1 (a)、R2 (b)、R3 (c)和R4 (d)水体修复系统中总氮、硝酸盐、亚硝酸盐、氨氮和磷酸盐浓度的变化及阶段III各系统中重金属浓度变化(e-h)。

生物固定化材料的加入增强了受污染水体的反硝化和磷酸盐去除能力。在阶段II中，R1（未添加材料），R2（添加PVA/SA），R3（添加FHB）和R4（添加FFB）的总氮去除效率分别为62.7，75.3，89.7和88.6%（图2a-d）。含铁材料的加入也提高了磷酸盐的去除能力，阶段II中磷酸盐的去除率分别为32.7，71.2，90.4和80.8%。在阶段III中，沉积物中有机物的释放加速了氮的去除。此外，图2e-h显示生物固定化材料的加入能够有效抑制沉积物中重金属的释放，Fe-HA和Fe-FA促进了重金属的去除。生物铁氧化物和腐殖质能够有效吸附重金属离子，减少重金属对微生物的不利影响。

生物固定化载体的FTIR、XRD和SEM图像

图3. 不同阶段FHB和FFB的FTIR (a)和XRD (b)图谱。PVA/SA (c)、FHB (d)、FFB (e)和固定了目标菌株的固定化载体的SEM图像(f)。

在图3a中，位于1600-1700cm^-1处的酰胺I和位于1383cm^-1处的C-N基团与微生物分泌的EPS相关。位于799，700和666cm^-1处的峰代表不同的芳香族C-H基团，而随着修复反应的进行，FFB中芳香族C-H峰向较低波长侧移动，FHB中芳香族C-H峰的强度也发生了变化，这可能与芳香族蛋白类型的转移有关。在FHB的XRD图谱中检测到了FeO(OH), Fe(OH)₃和Fe₂O₃等铁（氢）氧化物，Fe₃(PO₄)2H₂O特征峰的出现说明部分磷酸根是通过与Fe²⁺结合被去除（图3b）。FFB的无定形峰相的出现可能是由于FA降低了铁氧化物的结晶度。SEM图像显示PVA/SA内部的交联结构有利于微生物的附着，且Fe-HA和Fe-FA被成功负载在FHB和FFB中（图3c-e）。在图3f中观察到了杆状细菌和其周围的纳米级生物铁沉淀物。

FHB和FFB在反应不同阶段的XPS分析

图4. 不同阶段FHB和FFB的XPS全谱(a)、C1s (b)、O1s (c)、Fe2p (d)、P2p (e)、Cu2p (f)、Zn2p (g)和Cd3d (h)的精细谱。

O1s图谱中出现的M-OH和M-O说明FHB和FFB中的铁主要以氧化物和氢氧化物的形式存在。M-OH占比在阶段III的增加说明重金属可能通过与OH^-结合被去除（图4c）。FHB中Fe²⁺/Fe³⁺比值为0.83，在阶段II升高至0.98，随后在阶段III降低至0.60（图4d）。而在FFB中，Fe²⁺/Fe³⁺比值先从0.74下降到0.60，然后上升到1.38。这表明在R3和R4中都发生了Fe²⁺/Fe³⁺循环。然而，Fe³⁺的还原更多发生在R3的阶段II和R4的阶段III，这可能是由于微生物分泌的一些带负电荷基团的胞外多糖与水中的阳离子结合，这种配体能够促进Fe³⁺的还原。此外，HS的存在也可能有助于促Fe³⁺的还原。P2p, Cu2p，Zn2p和Cd3d的精细谱表明，重金属的价态没有改变，并与磷酸盐一起被吸附（图4e-h）。

微生物群落差异及潜在供能预测

图5. 不同系统中细菌群落在门(a)、纲(b)和属(c)水平上的差异。2级通路水平下的KEGG功能丰度差异(d)，3级通路水平下的功能基因热图(e)。与反硝化作用和铁氧化还原循环相关的基因丰度以及系统中氮和铁转化的可能途径(f)。

对阶段II结束时各水体修复系统的微生物群落组成进行了分析。如图5c所示，Zoogloea在P1中的丰度为0.69%，而其在P2，P3和P4中的丰度分别为25.88，16.22和13.21%。这说明生物固定化材料的添加富集了Zoogloea，但各系统中主要的反硝化属的组成存在差异。另外，检测到了具有芳香烃降解能力的菌属丰度的增加，说明水体修复系统中微生物分泌的芳香族蛋白可以被降解并为反硝化细菌供能以保证系统的脱氮效率。KEGG结果显示，生物固定化材料的添加使反硝化和铁氧化还原相关酶的丰度增加（图5f）。两种细胞色素c（napC和cyt c55X）丰度的增加加速了周质内的电子传递，使系统中的反硝化过程更加高效和完整。

‘’

小结

固定了菌株ZP7的生物固定化载体的添加提高了实际水体中氮磷的去除能力。添加了FHB（FFB）的水体修复系统在阶段II内的总氮、硝酸盐、COD_Mn和磷酸盐的去除率分别为89.7%（88.6%）、90.5%（89.5%）、82.2%（81.5%）和90.4%（80.8%）。同时，FHB和FFB在高污染负荷（阶段III）下仍能保持良好的净水效果，并能有效抑制重金属和有机物的释放。此外，微生物分泌的芳香蛋白类型可能随着污染负荷的增加而发生变化。FHB和FFB在反应的不同阶段表现出不同的铁氧化还原特性。高通量测序结果表明，生物固定化材料的加入富集了Zoogloea。此外，各种可以降解水中有机物的细菌可能在贫营养系统的反硝化过程中起着重要的作用。添加生物固定化材料还促进了反硝化和铁氧化还原循环相关基因的表达。本研究为利用微生物修复实际贫营养水体提供了一种新的思路。

本项目得到了国家自然科学基金和陕西省杰出青年基金的资助。